輪作草地土壤碳蓄積與礦化動態(tài)特征

林 棟， 張德罡， Rebecca L. McCulley， 周生偉

(1.甘肅農(nóng)業(yè)大學草業(yè)學院， 甘肅 蘭州 730070；2. 美國肯塔基大學植物與土壤科學系， 肯塔基 列克星敦 40546-0091； 3.甘肅農(nóng)業(yè)大學理學院， 甘肅 蘭州 730070)

碳(Carbon，C)排放是全球氣候變化的重要驅(qū)動力，全球變化影響人類經(jīng)濟社會可持續(xù)發(fā)展[1]，增加C在土壤、生物及其長期產(chǎn)物中的固存量有助于減緩氣候變化[2]。土壤是地球上最大的陸地C匯，增加土壤中的C儲量能夠有效降低大氣CO2濃度[3-4]。土地利用變化被認為是繼化石燃料消耗之后的第二大C釋放源[5]。各種可持續(xù)的農(nóng)業(yè)土地管理策略能夠增加土壤C固存[6-8]，例如：多年生飼草作物輪作、減少耕作、秸稈回田、草地恢復、有機殘渣利用、改良放牧措施等。

將農(nóng)田輪作為多年生草地，可以提高土壤團聚體結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性[8]、修復土壤有機質(zhì)[9]、減少土壤流失[10]和增加土壤生物多樣性[7,11]，進而增加土壤C吸存潛力。由于多年生草地可將大量的C長期儲存在植被及其根系系統(tǒng)中，被認為是重要的陸地C匯。土壤中的有機C與無機C都是陸地生態(tài)系統(tǒng)重要的C庫，但由于土壤無機C的更新周期在1千年尺度以上，因此土壤C庫對全球變化敏感的主要因子是土壤有機碳(Soil Organic Carbon，SOC)[12]。不同組分SOC(如顆粒大小)在土壤中的比例不同，呈現(xiàn)出不同功能，在土壤中的駐留時間亦不盡相同[13]。土壤C礦化與C循環(huán)和分解過程密切相關(guān),根據(jù)有機碳礦化釋放CO2-C的數(shù)量與強度可評價土地利用變化或環(huán)境因素對SOC有效性的影響[14]。因此，通過解析不同組分顆粒有機C含量變化和SOC分解動態(tài)特征，可深入了解土壤C庫容量和穩(wěn)定性變化規(guī)律。作物-牧草輪作能夠有效改良土壤，增加土壤C庫容量，但多年生草地階段輪作年限和季節(jié)對土壤SOC吸存和分解的影響還需進一步深入研究。定量分析作物-草地輪作系統(tǒng)中，輪作草地不同顆粒大小組分SOC蓄積和土壤C礦化潛力，能夠揭示時間序列上輪作草地土壤C庫變化規(guī)律，實現(xiàn)多年生草地輪作的科學管理，提高生態(tài)效益，促進農(nóng)牧業(yè)可持續(xù)生產(chǎn)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于美國肯塔基州喬治敦縣的埃爾姆伍德有機畜牧場(38°13′26"～38°14′00" N，84°30′08"～84°30′53" W)，海拔165～323 m，處于亞熱帶濕潤氣候區(qū)的北緣，年均降雨量1 209 mm，年均氣溫7.8～18.3℃。該牧場以有機生產(chǎn)方式經(jīng)營，采取典型的3年蔬菜生產(chǎn)和5年多年生牧草輪作已有50多年。多年生牧草種類主要為：苜蓿(Medicagosativa)、草地早熟禾(Poapratensis)、高羊茅(Festucaarundinacea)、鴨茅(Dactylisglomerata)、白三葉(Trifoliumrepens)、紅三葉(Trifoliumpratense)和梯牧草(Phleumpratense)混播。研究地坡度約2%～6%，土壤類型為粉砂壤土[15]。采樣點土壤類型、坡度、朝向、植被總蓋度等基本立地條件一致。

1.2 樣品采集

運用空間代替時間的方法，選取蔬菜牧草輪作系統(tǒng)中處于不同年份的放牧草地和永久性草地(對照)為研究對象，每個處理的草場面積約2～4 ha，在其中隨機選取立地條件基本一致的3個小區(qū)(5 m×5 m)作為重復。于2015年1月(冬季)、4月(春季)、7月(夏季)、10月(秋季)，在每個小區(qū)以“S”形布置6個采樣點，采集0～15 cm土層土壤，6土鉆混合為一袋樣品，塑料自封袋封裝后用冰盒帶回實驗室檢測。輪作第1,3,4,5年的草地分別標記為Y1,Y3,Y4,Y5，未曾耕種過的永久性草地(permanent pasture)標記為P(下同)。

1.3 研究方法

1.3.1土壤有機碳分組 將采集的新鮮土樣去除肉眼可見的植物根、莖等組織，過5.66 mm篩后自然風干。顆粒有機質(zhì)分離提取參考Paul等[16-17]的方法，并加以改進。風干土樣過2 mm篩，用5% NaHMP(六偏磷酸鈉)溶液，搖床(150RPM)震蕩18 h進行化學分散。NaHMP分散后的土樣懸濁液過53 μm篩，用去離子水沖洗，進行物理分離。大于53 μm的部分用于測定顆粒有機碳(Particulate Organic Carbon，POC)，小于53 μm的部分為非顆粒有機碳(non-Particulate Organic Carbon，n-POC)。n-POM懸濁液在冷凍干燥箱中凍干，后置于55℃烘箱干燥1 h，稱重后研磨。稱取65～75 mg用元素分析儀(Flash EA 1112 Series，CE Elantech,Lakewood,NJ)測定C含量百分比，總有機C用全土測定。測定過程中，每12個樣品前后各加3個標樣(SCA，50～55 mg)，每次取樣用乙醇擦拭鑷子和勺子，防止土樣交叉污染。

1.3.2土壤碳礦化分析 用Fierer等[18]和Iqbal等[17]改進后的土壤靜態(tài)培養(yǎng)分析法，將相當于6 g干土重的新鮮土樣加入50 ml塑料離心管，土樣水分調(diào)整至65%持水量，置于培養(yǎng)箱中20℃恒溫恒濕培養(yǎng)。密閉培養(yǎng)土壤的離心管，抽取上層氣體用EGM-4土壤CO2通量測定系統(tǒng)(PP Systems,Amesbury,MA)檢測CO2濃度，培養(yǎng)24 h后再次測定上層氣體CO2濃度，用CO2增量計算土壤C礦化率(Carbon mineralization rate，Cmin，μg CO2-C·g-1soil·d-1)。連續(xù)測定的下一日前，打開離心管蓋使得氣體自然交換20 min。礦化培養(yǎng)前5 d每日測定，8～71 d每周測定一次，測定日期分別為土壤培養(yǎng)的第1,2,3,4,5,8,15,22,29,36,43,50,57,64和71天。除測定日期密閉培養(yǎng)24 h外，其余時間擰開蓋子置于離心管上方，氣體可在培養(yǎng)箱內(nèi)交換，但需防止水滴或雜物落入管內(nèi)。測定過程樣品順序固定，每隔6個土樣加1個空白對照。

1.4 數(shù)據(jù)處理

對數(shù)據(jù)進行正態(tài)分布檢驗(Goodness Fit，SPSS 22.0)，其中POC和n-POC占總有機C的比例呈正態(tài)分布，其他不呈正態(tài)分布的數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換為對數(shù)后進行方差分析。草地輪作年限、季節(jié)及其交互效應(Y×S)用JMP統(tǒng)計分析軟件(version 12.0,SAS Institute)進行雙因素方差分析，年際和季節(jié)間的差異顯著性用最小二乘均值Tukey HSD法進行比較，顯著性水平為P<0.05。單位面積土壤C吸存率(t C·ha-1·yr-1)通過草地輪作5年間平均每年單位體積土壤增加的C量和土壤容重進行計算。用MATLAB 2014a(MathWorks,USA)對草地輪作時間序列上SOC含量的變化進行多項式擬合；建立非線性擬合函數(shù)模型，對不同輪作年限草地和永久性草地土壤Cmin隨礦化培養(yǎng)時間的變化趨勢進行擬合，并將擬合方程對礦化培養(yǎng)時間積分以估算累計C礦化量。用不同年份輪作草地和永久性草地土壤Cmin的平均值，擬合培養(yǎng)期內(nèi)土壤C礦化的總體趨勢。假設采集樣品所測定的草地SOC含量為初始值，根據(jù)C礦化速率隨時間變化的擬合模型，推算土壤暴露在空氣環(huán)境中有機C含量衰減至一半所需的時間，即SOC半衰期。

2 結(jié)果與分析

2.1 輪作草地土壤有機碳儲量變化

輪作草地生長年限對土壤有機碳(SOC)含量變化具有極顯著影響(P<0.01)。隨著草地生長年限的增加，SOC含量從建植初期(Y1)的17.31 g·kg-1增加到第5年的20.88 g·kg-1，增加了20.6%。草地輪作過程中SOC含量前期增長緩慢，后期增幅較大，第5年顯著高于第1年和第3年，且與永久性草地(24.40 g·kg-1)無顯著差異。在5年草地輪作過程中，表層(15 cm)SOC含量平均增加1.36 t C·ha-1·yr-1。草地輪作5年過程中，以季節(jié)為單位隨輪作時間的推移可用三次多項式進行擬合(圖1)。從整體變化趨勢來看，隨草地輪作年限的延長，SOC含量逐漸增加，且趨近于永久性草地SOC含量。

圖1 輪作草地和永久性草地土壤有機碳含量變化Fig. 1 SOC in rotation pasture and permanent pasture

草地SOC含量在春、夏、秋、冬4個季節(jié)間無顯著差異(P=0.60)，春季草地SOC含量(21.48 g·kg-1)略高于其他季節(jié)(20.26～20.92 g·kg-1)。同時，草地生長年限和季節(jié)對SOC含量無顯著的交互效應。

2.2 不同組分土壤有機碳含量動態(tài)

輪作草地生長年限顯著影響土壤有機質(zhì)中的顆粒有機碳(POC)和非顆粒有機碳(n-POC)組分的含量(P<0.01，圖2)。隨著草地生長年限的增加，土壤POC含量逐漸升高，從建植第1年的2.60 g·kg-1增加到第5年的3.99 g·kg-1，增長了53.5%。第4和第5年草地土壤POC含量與永久性草地土壤POC含量(4.54 g·kg-1)無顯著差異，各處理間POC占有機碳總量的比例無顯著差異。土壤n-POC含量從草地建植第1年的14.91 g·kg-1增加到第5年的17.54 g·kg-1，增長了17.6%。草地生長第5年土壤n-POC含量與永久性草地土壤n-POC含量(20.21 g·kg-1)無顯著差異，但顯著高于第1，3和4年草地。隨著草地生長年限的增加，土壤n-POC占總有機碳的比例逐漸降低。

圖2 不同輪作年限草地土壤顆粒有機碳和非顆粒有機碳含量Fig.2 POC and n-POC in pasture in different rotational years注：不同小寫字母表示顆粒有機碳含量在不同年限間存在顯著差異(P<0.05)，不同大寫字母表示非顆粒有機碳含量在不同年限間存在顯著差異(P<0.05)Note:Different lowercase letters indicate difference of POC between different rotational years at the 0.05 level,and different capital letters indicate differences of n-POC between different rotational years at the 0.05 level

季節(jié)對研究區(qū)草地土壤POC含量無顯著影響，但對n-POC含量有顯著影響。春季草地土壤n-POC含量平均19.21 g·kg-1，顯著高于夏季平均16.93 g·kg-1(P<0.05)和冬季15.53 g·kg-1(P<0.01)。不同季節(jié)草地土壤POC占土壤總有機碳的比例無顯著差異，但季節(jié)顯著影響草地土壤n-POC占總有機碳的比例(P<0.01)。春季土壤n-POC占總有機碳的90%，秋季土壤n-POC占總有機碳的85%，均顯著高于冬季的77%(P<0.01)。草地年限×季節(jié)的交互作用對土壤POM和n-POC占總有機碳的比例均無顯著影響。

2.3 輪作草地土壤有機碳礦化分析

不同輪作年限草地土壤在實驗室恒溫恒濕條件下培養(yǎng)71 d，土壤碳礦化速率(Cmin)隨時間的變化動態(tài)如圖3所示，隨著培養(yǎng)時間的增加Cmin逐漸降低，前期下降幅度較大，隨后緩慢降低并在71 d培養(yǎng)末期趨于穩(wěn)定。土壤礦化培養(yǎng)初期CO2釋放量較大，隨著培養(yǎng)時間的增加，CO2釋放量逐漸減小。在71 d的土壤礦化培養(yǎng)過程中，前5 d土壤Cmin平均值是后10個檢測日平均值的3倍，后期輪作第1年草地土壤C礦化率超過第3年。對研究區(qū)所有輪作草地和永久性草地土壤C礦化速率變化趨勢進行線性擬合顯示，前5 d碳礦化速率下降的斜率是8～71 d的78倍。草地輪作年限顯著影響Cmin變化(P<0.01)，輪作第5年和永久性草地土壤平均Cmin無顯著差異，但顯著高于其他年份。

研究區(qū)草地土壤C礦化速率在4個季節(jié)間存在顯著差異(P<0.01)，而草地輪作年限和季節(jié)對土壤C礦化速率的交互效應不顯著(P=0.53)。在71 d礦化培養(yǎng)期內(nèi)，秋季草地土壤平均Cmin為5.9 μg·g-1·d-1，顯著低于春季、夏季和冬季草地土壤Cmin(分別為8.57，8.50和8.36 μg·g-1·d-1)。春季、夏季和冬季草地土壤Cmin之間差異不顯著，秋季比其他3個季節(jié)草地土壤Cmin平均低30%。

圖3 不同輪作草地土壤碳礦化速率隨培養(yǎng)時間的變化動態(tài)及變化趨勢分段擬合Fig.3 Rate of soil carbon mineralization (Cmin) during a 71-day laboratory incubation from different rotation years (Y1 to Y5) and permanent pasture (P). Mean value regression (dashed line) was fitted to different incubation period and is represented by the equation.

為進一步分析輪作草地土壤累計C礦化量和SOC半衰期，本研究分別對各年份輪作草地和永久性草地土壤C礦化速率變化趨勢進行多項式回歸，公式如下：

y=1/(b0+b1xα-b2xβ)

式中y為土壤C礦化速率，x為時間(d)，其他參數(shù)詳見表1。方程R2均大于0.9，且P值均小于0.0001，所得回歸方程與實測值契合度較好，計算結(jié)果可信度較高。

根據(jù)回歸方程計算土壤培養(yǎng)71 d的累計C礦化量(表1)，結(jié)果表明隨著草地輪作年限的增加，土壤累計C礦化量逐漸增加。土壤71 d累計C礦化量從草地建植第1年的206 μg·g-1，增加到第5年的370 μg·g-1，增長了79.6%?；诨貧w方程測算不同輪作年限草地和永久性草地SOC半衰期(表1)，隨著草地輪作年限的增加SOC半衰期有延長的趨勢，草地輪作5年SOC半衰期延長了10年。草地輪作4年土壤SOC半衰期最長約為64年，輪作第2年和永久性草地SOC半衰期相對較短。

表1 土壤C礦化率變化趨勢擬合方程參數(shù)及累計礦化量和SOC半衰期計算Table 1 Fitted model of Cmin during a 71-day soil incubation,cumulative mineralization and half-life time of SOC

注：所有方程均為P<0.0001

Note:P<0.0001 in all equations

3 討論與結(jié)論

3.1 輪作草地SOC儲量逐年積累

在本試驗中，5年輪作草地表層土壤(15 cm)有機碳含量增加速率為1.36 t C·ha-1·yr-1，大于Christensen等[19]在丹麥對春大麥與草地輪作土壤的研究結(jié)果0.83 t C·ha-1·yr-1，Müller-St?ver等[20]對三葉草地土壤5年的SOC積累速率0.78 t C·ha-1·yr-1，F(xiàn)ujisaki等[21]對森林采伐后的亞馬遜草地0.75 t C·ha-1·yr-1。本研究中輪作草地土壤C含量從第1年的17.31 g C·kg-1增加到第5年的20.88 g C·kg-1，增長了20.6%，Y5與永久性草地土壤C含量(24.40 g C·kg-1)無顯著差異。Studdert等[22]在阿根廷巴爾卡塞對典型粘化濕軟土草地的研究也表明，6到7年的傳統(tǒng)農(nóng)作地輪作為3到4年的草地后，SOC增加13.4%。Navarrete等[23]在哥倫比亞亞馬遜流域的研究顯示，森林轉(zhuǎn)變?yōu)榈头拍翉姸榷嗄晟莸?0年后，SOC增加了41%。Conrad等[24]報道亞熱帶草地生長40年SOC增加17%～30%?？梢?，在更長時間的草地生長周期，土壤有機碳亦不斷積累。隨著草地輪作年限的增加，土壤C含量逐漸增加，且趨近于原生草地的水平。

3.2 POC敏感指示輪作草地土壤C吸存增量

研究區(qū)5年輪作草地和永久性草地土壤POC平均占SOC總量的18%，Jastrow[25]對高草草原恢復系列土壤團聚體形成和有機質(zhì)積累的研究也表明，僅有少于20%的C以POM形式積累，大量的C儲存在礦物結(jié)合態(tài)大團聚體中。但土壤有機質(zhì)中大顆粒部分比小顆粒和總量對土地利用變化和管理的響應更加敏感[26-27]，本研究結(jié)果也證明了這一點。5年輪作草地土壤POC增加了53.5%，n-POC增加了17.6%，總有機C增加20.6%，POC含量增幅是n-POC增幅的3倍，是土壤總有機C含量增幅的2.6倍?？梢?，顆粒有機質(zhì)C比總有機質(zhì)C和非顆粒有機質(zhì)C對草地輪作更加敏感，POC表現(xiàn)出更大的土壤碳蓄積潛力。這可能是草地生長過程中新產(chǎn)生的有機C輸入顆粒有機質(zhì)C庫[28]，這是有機C的易變組分(活性碳庫)，主要來源于草本植物的生長[29]，比總有機C更能反映草地土壤有機C庫的變化[30]。本研究中季節(jié)對輪作草地土壤POC含量無顯著影響，而Franzluebbers等[31]在德克薩斯中南部的研究表明季節(jié)對POC庫的大小和活性具有顯著影響。對于土壤C庫中的較穩(wěn)定部分，5年草地輪作使得n-POC含量增加，n-POC的吸附作用能夠增加有機C在土壤中的駐留時間，從而增加SOC的穩(wěn)定性[32]。POC能夠更加準確和敏捷地反映土壤碳庫變化動態(tài)，尤其能夠表征活性C庫受農(nóng)業(yè)管理措施和環(huán)境變化的影響。

3.3 草地輪作增強土壤C庫穩(wěn)定性

草地輪作4年后土壤C礦化率顯著升高，周玉燕等[33]對固沙植被土壤C礦化潛力的研究顯示，隨植被生長年限的延長C礦化潛力呈增加趨勢。黃懿梅等[34]在黃土丘陵區(qū)的研究表明，土壤基礎呼吸強度隨草地年限的增加逐漸加強，土壤微生物代謝熵隨之呈對數(shù)降低趨勢。Ahn等[35]認為土壤總有機C是影響土壤C礦化潛力的最有效變量，Rabbi等[32]證實了n-POC的吸附作用降低土壤C礦化，微團聚體中的C礦化率低于大團聚體。草地輪作5年SOC含量增加20.6%，POC含量增加53.5%，導致土壤C礦化速率顯著升高。值得注意的是土壤C礦化潛力增大，表明可礦化C含量增加，但不一定造成土壤C流失。土壤C庫變動取決于輸入C(如光合產(chǎn)物和有機質(zhì)輸入等)與輸出C(如土壤呼吸、侵蝕和產(chǎn)物輸出等)之間的不平衡[36]。草地土壤C礦化速率增大，表征土壤C循環(huán)強度和有效性顯著提高[37]。研究區(qū)5年草地輪作增加了土壤總有機C含量，同時促進了土壤C循環(huán)和有機C的有效性。

土壤礦化培養(yǎng)前期釋放大量的CO2主要來源于土壤活性有機C，中后期CO2釋放量趨于穩(wěn)定主要來自于慢性C庫[16,35]。土壤有機質(zhì)中分解速率較慢的約占90%，周轉(zhuǎn)時間約10～100年，完全分解的周轉(zhuǎn)時間在百年至千年以上[38]，分解較慢或頑固的土壤有機質(zhì)中貯存長期穩(wěn)定的C[39]。本研究中基于實驗室礦化培養(yǎng)的草地SOC半衰期在40～64年之間，自然環(huán)境中由于土壤微生物和化學結(jié)合的維持，實際SOC衰減周期可能會更長。另外，生物空間異質(zhì)性，環(huán)境狀況和有機質(zhì)對土壤C周轉(zhuǎn)也有重要影響[40-41]。隨著草地輪作年限的增加，SOC半衰期總體呈延長的趨勢，說明土壤有機C庫穩(wěn)定性提高。

綜上所述，輪作草地生長5年顯著增強了土壤碳蓄積，并逐漸接近永久性草地碳庫容量。顆粒和非顆粒有機碳對土地利用措施的響應不同，有效反映了各組分有機碳的變化動態(tài)。草地輪作提高了土壤有機碳礦化潛力和有效性，增強了碳庫穩(wěn)定性。解析草地輪作階段土壤有機碳蓄積和礦化動態(tài)特征，有助于深入理解和調(diào)控可持續(xù)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中的土壤碳庫。